方宇瀟，張 維，崔俊芳，張建強，唐翔宇*，周啟剛，4

（1.西南交通大學地球科學與環(huán)境工程學院，成都 611756；2.中國科學院水利部成都山地災害與環(huán)境研究所，山地表生過程與生態(tài)調(diào)控重點實驗室，成都 610000；3.重慶工商大學旅游與國土資源學院，重慶 400067；4.生態(tài)環(huán)境空間信息數(shù)據(jù)挖掘與大數(shù)據(jù)集成重慶市重點實驗室，重慶 400067）

三峽庫區(qū)位于壩址湖北宜昌至庫尾重慶江津之間，地形總體以起伏山地為主，人口密度高，是長江上游最主要的生態(tài)脆弱和敏感區(qū)之一[1-2]。三峽庫區(qū)消落帶是因三峽水庫調(diào)度在水庫干流和支流回水區(qū)形成的水位反季節(jié)漲落的水陸交錯帶，其長度為660 km，最高水位落差達到30 m，最大出露面積約349 km2[3]。已有研究表明[4-6]，庫區(qū)生產(chǎn)生活活動排放的污染物以及水庫上游來水和泥沙攜帶的污染物的沉降導致三峽庫區(qū)消落帶土壤重金屬污染問題日益嚴重，尤以鎘（Cd）污染極為突出。此外，庫區(qū)蓄水期，長江干流的中層水體可以攜帶大量水溶態(tài)或顆粒物結(jié)合態(tài)重金屬隨干流倒灌進入支流上游[7]，可能增加支流庫灣消落帶土壤對重金屬的吸附和富集。2010年庫區(qū)以最高水位（175 m）蓄水以來，干流和支流消落帶土壤中Cd呈現(xiàn)富集的趨勢，磷肥施用是Cd的主要來源，導致消落帶土壤中Cd的最大潛在生態(tài)風險指數(shù)（Ei）高達819.23，具有最高生態(tài)風險[4-5]。而不同高程的消落帶由于淹水時長和排干時長的不同，可能產(chǎn)生較大的理化性質(zhì)差異，從而影響Cd在不同高程消落帶土壤中的吸附和富集。

近年來，畜禽養(yǎng)殖業(yè)已成為庫區(qū)農(nóng)業(yè)的主要成分和農(nóng)戶的主要經(jīng)濟來源之一[8-9]。雨季畜禽糞便的不合理堆放或直接還田對庫區(qū)坡耕地農(nóng)業(yè)面源污染有重要貢獻[10-11]。溶解性有機質(zhì)（Dissolved organic mat?ter，DOM）是豬糞有機質(zhì)中最活躍的組分，含有羥基、羧基、羰基等多種活性官能團。這些官能團可能與重金屬發(fā)生配位、絡合、共吸附或沉降等反應，進而影響重金屬在土壤表面的吸附[12-13]。

目前文獻中并未見外源DOM對三峽庫區(qū)消落帶土壤中Cd吸附特征影響的報道。而僅有的相關文獻僅探索了土壤自身性質(zhì)如pH和土壤有機質(zhì)（SOM）對消落帶土壤吸附Cd的影響，并未考慮不同淹水時長的消落帶土壤吸附Cd的差異[14-16]。因此，本文選取三峽庫區(qū)消落帶不同高程（151、160 m）土壤為對象，對比非消落帶（＞175 m）土壤，研究淹水時長差異導致的消落帶土壤內(nèi)在理化性質(zhì)變化對土壤吸附Cd的影響，同時探索外源（豬糞）DOM引入造成的土壤吸附Cd的差異及其機理，以期為“后三峽”時代不同來源（如畜禽糞便、生活污水/污泥）有機質(zhì)存在情況下消落帶土壤中重金屬向庫區(qū)水體遷移的研究提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1 土樣的采集與處理

忠縣坪山小流域消落帶，處于三峽庫區(qū)腹地，是長江的支流庫灣，屬于典型的農(nóng)業(yè)消落帶與回水區(qū)消落帶，見圖1。

圖1 采樣點位置圖Figure 1 Location of the sampling site

消落帶內(nèi)選擇兩個采樣梯度，分別采集高程151 m（淹水時長約300 d·a-1）和160 m（淹水時長約220 d·a-1）[17]臺地的土壤。每個高程隨機選取5個采樣點，采樣深度為0～20 cm，混合樣作為該臺地的土壤樣品；以相同方法采集非消落帶（177 m，未經(jīng)淹水）土壤。另外，再采集3個不同高程臺地相應環(huán)刀（D：5 cm；H：5 cm）樣品用于容重測試。土樣保存于密封袋，在實驗室經(jīng)風干、剔除植物根、砂礫等雜物的處理，并研磨過篩（100目），保存于密封袋中備用。

1.1.2 豬糞DOM的采集與制備

供試豬糞采自川中丘陵區(qū)綿陽市鹽亭縣林山鄉(xiāng)養(yǎng)豬場。新鮮豬糞樣品經(jīng)30 min初級離心（4 000 r?min-1），分離獲取的上清液經(jīng)30 min二次超高速冷凍離心（15 000 r?min-1），最后分離得到的上清液立即用0.45μm無菌微孔濾膜抽氣過濾，濾液經(jīng)冷凍干燥得到豬糞DOM樣品，冷凍保存。

1.2 研究方法

1.2.1 土壤理化性質(zhì)分析及豬糞源DOM組分分析

測定供試土壤的pH、CEC、容重、孔隙度、有機質(zhì)（SOM）及機械組成同Cui等[18]的研究，濾液中總Cd濃度通過電感耦合等離子體質(zhì)譜（ICP-MS，Nex?lONTM300，USA）測定，此外，利用傅里葉變換紅外光譜（FTIR，Nicolet iS50，USA）對豬糞源DOM進行組分分析。

1.2.2 吸附動力學試驗

為探索淹水時長對土壤吸附Cd動力學特征的影響，以177 m非消落帶臺地土壤為對照，消落帶（151 m和160 m）土壤為試驗組進行吸附動力學試驗。各自稱取1 g供試土壤，置于50 mL離心管中，按照水土比 10∶1，加入 0.01 mol?L-1CaCl2溶液和 Cd2+濃度為 30 mg?L-1的CdCl2溶液，將樣品放置于25℃恒溫振蕩器中連續(xù)振蕩（180 r?min-1），振蕩時間分別為 0.5、2、4、8、12、24 h和48 h。振蕩后樣品經(jīng)離心（4 000 r?min-1，10 min）、過濾（0.45μm PTFE濾膜），測定濾液中Cd含量。

1.2.3 等溫吸附試驗

稱取2 g供試土壤，置于50 mL離心管中，按照水土比10∶1（V/m），加入0.01 mol?L-1CaCl2溶液和不同濃度的CdCl2溶液，CdCl2溶液中Cd2+的濃度梯度分別為5、15、30、50 mg?L-1和75 mg?L-1。將樣品放置于25 ℃恒溫振蕩器（ZWF-200，上海智城分析儀器）中連續(xù)振蕩（180 r?min-1）至吸附平衡（24 h，依據(jù)吸附動力學結(jié)果），振蕩結(jié)束后的過濾、離心及Cd濃度測定方法同1.2.1。

1.2.4 豬糞源DOM對土壤吸附Cd的影響試驗

在以上兩個試驗基礎上分別考慮豬糞DOM添加對土壤吸附Cd的影響。對于吸附動力學試驗，豬糞DOM 溶液（30 mg C?L-1，含 0.1 g?L-1的 NaN3以抑制微生物對DOM的降解）與CdCl2溶液一同加入CaCl2溶液中，其余步驟同1.2.2。對于等溫吸附試驗，豬糞DOM溶液與CdCl2溶液一同加入CaCl2溶液中，DOM添加濃度為30 mg C?L-1。此外，對比DOM不同初始添加濃度對土壤吸附Cd的影響，CdCl2溶液中Cd2+濃度為 30 mg?L-1，DOM 濃度梯度分別為 10、30、50、70 mg C?L-1和100 mg C?L-1。其余步驟同1.2.3。

1.3 模型計算

本研究采用文獻中常用的重金屬吸附動力學模型和等溫吸附模型擬合試驗結(jié)果。準一級動力學模型和Elovich動力學模型表達式分別為公式（1）和公式（2）：

式中：Qe和Qt分別為吸附平衡和t時刻土壤對Cd的吸附量，mg?kg-1；k為準一級動力學常數(shù)，a 和 b均為Elovich模型常數(shù)。

Langmuir模型和Freundlich模型的表達式分別為公式（3）和公式（4）：

式中：Ce為土壤對Cd的平衡吸附量，mg?kg-1；Qm為土壤對Cd的最大吸附量，mg?kg-1；KL表示Langmuir吸附系數(shù)。Freundlich吸附常數(shù)Kf代表吸附容量，其值越大，吸附速率越快；1/n反映吸附的非線性程度。其余參數(shù)同上。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤理化性質(zhì)及豬糞源DOM的特性

非消落帶（177 m）土壤呈弱堿性，pH為7.83±0.19，中部（160 m）土壤堿性有所增強（pH=8.04±0.11），消落帶下部（151 m）土壤呈中性（pH=6.60±0.23）。已有研究[19]報道了淹水導致消落帶土壤pH隨高程降低（淹水時長增加）而增加，為厭氧環(huán)境下還原性碳酸鐵、錳的積累所致。本研究中消落帶下部土壤pH的降低可歸因于長期淹水下土壤或植被殘體中有機酸的積累。不同高程間土壤的陽離子交換量（CEC）、容重及孔隙度均不存在顯著性差異（P＞0.05），但消落帶土壤容重高于非消落帶土壤，表明周期性淹水-排干的交替作用導致土壤總孔隙度減小。消落帶下部SOM含量顯著（P＜0.05）高于中部消落帶或非消落帶的土壤，主要原因為該高程長時間淹水厭氧環(huán)境下SOM分解緩慢。消落帶和非消落帶土壤均以砂粒和粉粒為主，但消落帶土壤的砂粒含量稍高于非消落帶土壤，可能由上層非消落帶坡耕地表土侵蝕的泥沙堆積所致，不同高程間土壤黏粒含量沒有顯著性差異（P＞0.05），庫區(qū)土壤中Cd含量均高于重慶市土壤Cd自然背景值（0.084 mg?kg-1）[20]，表明人類活動影響導致土壤中Cd的富集。非消落帶177 m和消落

表1 坪山消落帶土壤（0～20 cm）基本理化性質(zhì)Table 1 Physiochemical properties of soils at Pingshan site

帶160 m高程的土壤Cd含量均低于我國農(nóng)用地土壤污染風險值（0.6 mg?kg-1，pH＞7.5），而消落帶151 m高程土壤Cd含量（0.37±0.014 mg?kg-1）高于相應風險值（0.3 mg?kg-1，6.5＜pH≤7.5）[21]。

豬糞源DOM的FTIR分析結(jié)果如圖2所示。在3277、2966、1561、1415、1021 cm-1以及 659 cm-1處，DOM出現(xiàn)不同的吸收峰。根據(jù)Bekiaris等[22]和Kim等[23]的圖譜解析，3500～3250 cm-1寬吸收帶表明DOM中富含-OH和-COOH官能團。2966 cm-1處的吸收峰表明DOM中脂肪族CH3和CH2的C-H對稱伸縮振動的存在。1561 cm-1處吸收峰表明胺基-N-H振動的存在。1400～1420 cm-1區(qū)域內(nèi)的吸收峰表明DOM中存在C=O伸縮振動。1020 cm-1附近的吸收峰表明DOM中存在C-O不對稱伸縮振動。660 cm-1附近的吸收峰表明DOM羧基中-OH的彎曲變形振動。

2.2 不同高程土壤吸附Cd的動力學特征

圖2 豬糞源DOM的傅里葉紅外圖譜Figure 2 FTIRspectra of manure-DOM

圖3 （a）、圖3（c）分別展示了準一級動力學吸附模型和Elovich模型對庫區(qū)土壤吸附Cd動力學的擬合結(jié)果。兩種模型均能有效模擬土壤對Cd的動態(tài)吸附過程，但Elovich模型的擬合效果明顯優(yōu)于準一級動力學吸附模型，前者擬合優(yōu)度（0.886＜R2＜0.955）遠高于后者（0.359＜R2＜0.800）（表2）。相關文獻[24-25]同樣報道了Elovich模型能較好地擬合Cd的吸附動力學特征。Elovich方程假定吸附劑表面的活性吸附點位是非均質(zhì)的且適用于描述化學吸附行為[26]。因此，三峽庫區(qū)消落帶和非消落帶土壤對Cd的吸附為非均質(zhì)的化學吸附。吸附的非均質(zhì)性同時還體現(xiàn)在Cd的階段性吸附特征上。從圖3（a）、圖3（c）可以看出，3個高程土壤對Cd的吸附分為明顯的快速吸附（0～2 h）和慢速吸附階段，吸附平衡時間為24 h。短時間的快速吸附階段主要歸因于土壤表面大量存在的可利用的活性吸附點位。而慢速吸附至平衡階段，吸附速率緩慢且吸附量沒有顯著變化。其他學者也報道了類似的現(xiàn)象[25，27]。

從Elovich模型的斜率（b）和截距（a）以及準一級動力學模型的Qe（表2）可以看出，梯度上庫區(qū)土壤對Cd的平衡吸附量：消落帶160 m＞非消落帶177 m＞消落帶151 m，與土壤pH的變化規(guī)律一致但與CEC和土壤有機質(zhì)含量的變化相反。對于堿性土壤（如消落帶160 m，pH=8.04±0.11），因H+濃度降低，金屬氧化物（如鐵鋁氧化物）可能因去質(zhì)子化而增加土壤礦物表面負電荷[28]，進而提高堿性土壤對Cd2+的靜電吸附能力。此外，堿性環(huán)境可能促進Cd2+水解形成CdOH+[14]，而CdOH+相對于自由態(tài)Cd2+更容易在土壤表面形成金屬絡合物而被吸附固持。Wong等[29]與Li等[30]的控制試驗證明了不同土壤對Cd的吸附能力隨著pH的增加而增大，而Lair等[31]的研究也表明在不同土壤管理措施下，土壤pH是控制重金屬（Cd、Cu及Zn）吸附的主要因素。雖有文獻證實CEC可能通過陽離子交換作用[32]、黏?；蝠ね恋V物含量可能通過表面電化學性質(zhì)促進土壤對Cd的吸附[33-34]，但消落帶和非消落帶土壤CEC、黏粒（表1）、黏土礦物[18]含量的差異不顯著（P＞0.05），從而無法判斷其是否為影響Cd吸附的有效因素。消落帶下部（151 m）土壤中雖然SOM含量顯著高于（P＜0.05）中部及非消落帶土壤，但Elovich模型的斜率（b）和截距（a）以及準一級動力學模型的Qe值卻相對最小。一方面，就重金屬的吸附而言，SOM的組分或表面性質(zhì)比SOM的含量更重要[35-36]，151 m臺地土壤中SOM可能缺乏能有效絡合Cd2+的表面基團。另一方面，151 m臺地土壤中性偏弱酸，增加的H+可能與Cd2+競爭SOM表面吸附點位，也可能導致SOM表面基團的質(zhì)子化從而減少對Cd2+的吸附。因此，土壤pH是影響三峽庫區(qū)消落帶土壤吸附Cd2+的最重要內(nèi)在因子。

2.3 Cd的吸附等溫線

由圖4可以看出，隨著平衡溶液中Cd2+濃度增加，土壤對Cd的吸附量非線性地增加且增加速率（斜率）逐漸減小。因此，庫區(qū)土壤對Cd的吸附等溫線為“L”型等溫線，與Wong等[29]的研究結(jié)果類似。表3列出了Langmuir模型和Freundlich模型對Cd吸附等溫線的擬合結(jié)果。兩個模型均能較好地擬合庫區(qū)土壤對Cd的等溫吸附情況（R2＞0.89）。相比之下，Lang?muir模型的擬合效果（0.992＜R2＜0.996）稍好于Freun?dlich模型（0.893＜R2＜0.948），表明土壤對Cd的吸附可能為單層吸附[25]。

圖3 有無豬糞DOM添加下庫區(qū)土壤對Cd的吸附動力學過程及其模型擬合Figure 3 Sorption kinetics and curve fitting of Cd to soils in the presence and absence of manure-DOM

表2 3個高程土壤吸附Cd的動力學擬合結(jié)果Table 2 Kinetic fitting results of Cd adsorption to soils from 3 altitudes

圖4 有無豬糞DOM添加下Cd的吸附等溫模型Figure 4 Sorption isotherms of Cd in the presenceand absence of manure-DOM

依據(jù)Langmuir模型，梯度上庫區(qū)土壤對Cd的吸附親和力（KL表征）：消落帶160 m（KL=0.244）＞非消落帶177 m（KL=0.236）＞消落帶151 m（KL=0.115），與吸附動力學的結(jié)果一致。而最大吸附量：消落帶160 m（Qm=433.29 mg·kg-1）＞消落帶151 m（Qm=421.84 mg·kg-1）＞非消落帶177 m（Qm=401.38 mg?kg-1），與吸附動力學的結(jié)果不完全一致，可能原因為本研究中動力學吸附過程并未達到最大吸附。在Freundlich模型中，Kf與吸附容量正相關，由大到小為消落帶160 m（Kf=103.23）＞非消落帶177 m（Kf=96.31）＞消落帶151 m（Kf=70.85），與KL及吸附動力學結(jié)果一致。因此，不同淹水時長引起的消落帶土壤理化性質(zhì)的差異導致消落帶土壤對Cd的吸附容量具有較大的空間異質(zhì)性。1/n是衡量Freundlich吸附等溫線非線性的指標[31]。由表3可知，不同土壤對Cd吸附的1/n值均遠小于1，表明庫區(qū)土壤對Cd的吸附呈強烈的非線性或表面異質(zhì)性特征。可能的原因在于，在土壤吸附Cd的過程中，土壤表面能量較高的吸附點位優(yōu)先吸附Cd，而能量較低的點位對Cd的吸附親和力較小且吸附速率較低。其他學者也報道過類似的結(jié)果[28]。

表3 土壤Cd吸附的Langmuir及Freundlich方程的擬合結(jié)果Table 3 Parameters of Langmuir and Freundlich equations for Cd sorption in the presence and absence of manure-DOM

2.4 豬糞源DOM對消落帶土壤吸附Cd的影響

豬糞源DOM的添加（30 mg C?L-1）極大提高了土壤平衡溶液中有機質(zhì)的水平，177、160 m及151 m臺地土壤平衡溶液中溶解性有機碳（DOC）的濃度分別增加了252%、366%及236%。豬糞源DOM的添加對庫區(qū)土壤吸附Cd的動力學特征和吸附等溫線的影響分別如圖3（b）、圖3（d）和圖4（b）、圖4（d）及表2、表3所示。豬糞DOM加入后，非消落帶和消落帶土壤對Cd的動態(tài)吸附過程如吸附速率和平衡時間并未產(chǎn)生顯著影響，但準一級動力學模型的Qe值和Elovich模型的a值均大幅度降低，表明豬糞DOM的添加能有效減少Cd在庫區(qū)土壤上的飽和吸附量。類似地，添加豬糞DOM后，177、160 m及151 m高程土壤對Cd的最大吸附量（Qm，表3）分別減少2.6%、7.0%和13.1%。FTIR的結(jié)果表明豬糞源DOM富含羥基（-OH）、羧基（-COOH）及羰基（C=O）等具有較高反應活性的官能團，因此，豬糞源DOM加入消落帶土壤后，平衡溶液中存在的自由態(tài)豬糞DOM分子中這些活性官能團可能與Cd2+發(fā)生絡合或配位反應[37]，形成含Cd的螯合物，從而減少Cd2+被土壤顆粒吸附。研究表明[38-39]，重金屬-DOM絡合物的穩(wěn)定性遠高于重金屬-土壤礦物絡合物的穩(wěn)定性。因而，在豬糞DOM存在的情況下，庫區(qū)土壤對Cd的吸附量總體減少。類似地，其他研究證實不同來源或處理（如新鮮或堆肥處理后的豬糞、雞糞、污泥）獲取的DOM均能有效減少土壤或黏土礦物對Cd的吸附量[29-30，40]。但與DOM存在情況下Qm的變化相反，177、160 m及151 m高程土壤與Cd的吸附親和力（KL）卻分別增加4.2%、8.3%及25.0%。可能原因為土壤表面原本對Cd不具有活性的吸附點位可能通過吸附DOM后改變其表面化學性質(zhì)進而增強吸附劑對Cd的親和力[23]，但局部點位增強的吸附親和力并未能抵消前述原因所致減少的Cd的吸附量從而使得Cd在土壤表面的最大吸附量呈現(xiàn)凈減少的結(jié)果。對于Freundlich吸附等溫線，添加豬糞DOM后，177、160 m及151 m高程土壤對Cd吸附的Kf值分別減少2.4%、0.9%和13.7%，與Qm相應的變化相似，表明豬糞DOM的添加能減少庫區(qū)土壤尤其是消落帶下部的土壤對Cd的吸附容量。對應的1/n值分別增加3.5%、6.2%及17.2%，表明豬糞DOM的引入造成Cd在庫區(qū)土壤表面吸附的均質(zhì)性有所增加，可能歸因于DOM分子在土壤表面優(yōu)先吸附后土壤表面剩余吸附點位的異質(zhì)性降低或Cd在土壤-DOM結(jié)合物上的吸附均質(zhì)性稍高于在土壤表面吸附的均質(zhì)性。Wong等[29]與Li等[30]也發(fā)現(xiàn)外源DOM添加后，Cd在土壤表面吸附的Kf減小而1/n值增大。梯度上，加入豬糞DOM后，消落帶151 m高程土壤吸附Cd的Qe、Qm及Kf值減小幅度均最大，即豬糞DOM對消落帶下部土壤吸附Cd的抑制作用相對最大。因消落帶下部土壤中Cd含量相對最高且環(huán)境風險最大，且總孔隙度高于消落帶其余高程或非消落帶土壤[41]，所以外源DOM（不僅限于豬糞等畜禽糞便源，還可能包括污泥、生活污水等潛在源）進入消落帶土壤后可能促進Cd向庫區(qū)水體的釋放和遷移。已有研究證實，在總孔隙度高、富含大孔隙或存在優(yōu)先流通道的土壤中，DOM對Cd具有顯著的輔助運移作用[42-43]。因此，在“后三峽”時代消落帶監(jiān)測與管理過程中應特別注意消落帶下部土壤中Cd的動態(tài)。

圖5 豬糞DOM添加濃度對庫區(qū)土壤吸附Cd的影響Figure 5 Effects of the initial addition concentrationsof manure-DOM on the sorption of Cd to soils

不同高程土壤吸附Cd2+的量對豬糞DOM初始添加濃度（30 mg?L-1）的響應一致（圖5）。在豬糞DOM添加量較低（0～30 mg C?L-1）時，3個高程土壤對Cd的吸附量隨著DOM添加濃度的增加快速降低。DOM與Cd2+競爭土壤表面吸附點位以及溶液中DOM分子對Cd2+的絡合作用是土壤對Cd2+吸附降低的主要原因。而隨著豬糞DOM添加量繼續(xù)增大（30～100 mg C?L-1），土壤對Cd的吸附量開始平穩(wěn)緩慢地增加。對于非消落帶177 m和消落帶160 m高程土壤，較高濃度豬糞DOM（＞30 mg C?L-1）的引入使得土壤溶液pH由＜7.10上升至7.20，是Cd的吸附量稍有增大的主要原因。不同的是，對于消落帶151 m高程的酸性土壤（pH=6.60），豬糞DOM添加后土壤溶液pH稍微減小（pH=6.54～6.59）。研究證實，酸性環(huán)境中，pH降低導致土壤對外源DOM的吸附作用減弱[44]，從而減小DOM與Cd2+對土壤表面吸附點位的競爭，間接促進Cd2+吸附的增加。其他學者的研究則發(fā)現(xiàn)，城市污泥源DOM初始添加濃度的增加（最高到800 mg C?L-1）會持續(xù)抑制不同酸堿性土壤對Cd的吸附且DOM濃度＜250 mg C?L-1時抑制作用最強[29]。新鮮豬糞源DOM初始濃度梯度也存在類似效應，但豬糞堆肥后獲取的DOM在濃度較高時（＞250 mg C?L-1）對污染土壤中Cd的吸附反而有促進作用[29]。因此，外源DOM的濃度梯度總體降低土壤對Cd的吸附，但DOM性質(zhì)如熟化程度和土壤自身特性如pH可能導致在較高DOM濃度時促進土壤對Cd的吸附。

3 結(jié)論

（1）庫區(qū)土壤對Cd的吸附為化學吸附，非線性極強，吸附強度（Qe、Qm、Kf）由高到低為消落帶160 m＞非消落帶177 m＞消落帶151 m，土壤pH是最主要的內(nèi)在影響因素。

（2）豬糞DOM的添加會抑制庫區(qū)土壤尤其是消落帶下部（151 m）土壤對Cd的吸附。

（3）豬糞DOM初始添加濃度＜30 mg C?L-1時，庫區(qū)土壤對Cd的吸附量隨DOM濃度增加而持續(xù)降低；DOM初始添加濃度＞30 mg C?L-1時，土壤對Cd的吸附量平穩(wěn)緩慢增加。